Adriano Adelson Costa

INSTITUTO FEDERAL DE EDUCAÇÃO, CIÊNCIA E

TECNOLOGIA DE SÃO PAULO- CAMPUS SÃO

ROQUE

Adriano Adelson Costa

POTENCIAL DE PRODUÇÃO DE BIOGÁS E

PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS E

MICROBIOLÓGICOS DO DEJETO SUÍNO

SUBMETIDO A TRATAMENTO COM BIODIGESTÃO

ANAERÓBIA

São Roque- SP

2015

INSTITUTO FEDERAL DE EDUCAÇÃO, CIÊNCIA E

TECNOLOGIA DE SÃO PAULO- CAMPUS SÃO

ROQUE


POTENCIAL DE PRODUÇÃO DE BIOGÁS E

PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS E

MICROBIOLÓGICOS DO DEJETO SUÍNO

SUBMETIDO A TRATAMENTO COM BIODIGESTÃO

ANAERÓBIA

Trabalho de conclusão de curso apresentado ao Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Estado de São Paulo – Campus São Roque, como parte dos requisitos para obtenção do título de Tecnólogo em Gestão Ambiental, sob orientação do Prof. Dr. Francisco Rafael Martins Soto e Corientação Prof. Dr. Marcos Eduardo Paron.

São Roque- SP

2015


Potencial de produção de biogás e parâmetros físico-químicos e

microbiológicos do dejeto suíno submetido a tratamento com biodigestão

anaeróbia

Trabalho de conclusão de curso apresentado ao Instituto

Federal de Educação, Ciência e Tecnologia de São

Paulo –Campus São Roque como parte dos requisitos

para obtenção do título de Tecnólogo em Gestão

Ambiental.

Aprovado em: 30 /06 /2015

Banca Examinadora

Prof. Dr. Francisco Rafael Martins Soto Instituição: IFSP- SRQ_____

Julgamento: Aprovado Assinatura:______________

Prof. Me. Renan Felício dos Reis Instituição: IFSP- SRQ_____


Profª. Ingrid Cristina Mariano Instituição: IFSP-SRQ______


Dedico este trabalho, em primeiro lugar a Deus

que sempre me dá forças e nunca desistiu de

mim. Aos meus pais, meus familiares, meus

amigos e ao meu orientador que tanto me

ajudaram e me apoiaram nesta jornada.

AGRADECIMENTOS

A Deus que me dá a vida e que me dá forças todos os dias para continuar

lutando e acreditando que a minha vitória é possível.

Aos meus pais Antônio Estevão Costa e Maria do Socorro Costa que me

criaram com muito amor me ensinando a ter sempre respeito, educação e

comprometimento, e que me apoiaram em todos os momentos de minha jornada,

me incentivando nas dificuldades e celebrando comigo nas vitórias.

Aos meus irmãos Adílio Aparecido Costa, Antônio Estevão Filho, Adriana

Maria Costa e Adair João Costa que sempre estiveram ao meu lado.

Aos meus primos Ezequiel Barbosa de Oliveira e Maria Aparecida Barroso de

Oliveira que me acolheram na casa deles, cuidaram de mim e me incentivaram em

todos os momentos. Sem a ajuda deles eu não teria cursado esta graduação.

As minhas amigas Anna Carolina de Souza, Mariana Dias da Silva e Thayna

Augusto Proença que muito mais que colegas de curso se tornaram minhas irmãs,

me incentivando e lutando junto comigo.

Aos meus amigos Natália Maria do Rosário Gouvea de Andrade, Wesley

Santos Sousa e Wilton Santos Sousa que sempre estiveram comigo, me apoiando

para não desistir dos meus sonhos.

Ao meu orientador Francisco Rafael Martins Soto pela sua ótima orientação,

me guiando e me apoiando para que eu realizasse da melhor forma possível esta

monografia.

Ao co-rientador Marcos Eduardo Paron e a Josirley de Fátima Corrêa

Carvalho pelo apoio dado no desenvolvimento da pesquisa.

Aos colaboradores diretos da pesquisa: Alex Luiz Sagula, Aline Fernandes,

Fernanda Alves da Silva, Iolanda Pereira Duarte, Jéssica Vilela da Cruz, Jorge de

Lucas Júnior, Maira Oliveira Silva, Max Ternero Cangani e Sergio Santos Azevedo.

A todos os meus familiares e amigos que com suas torcidas e orações

contribuíram para me dar forças para sempre seguir em frente.

Ao CNPq pelo apoio financeiro dado a pesquisa.

“Que os vossos esforços desafiem as

impossibilidades, lembrai-vos de que as

grandes coisas do homem foram conquistadas

do que parecia impossível”.

Charles Chaplin

RESUMO

A biodigestão anaeróbia é uma alternativa para tratar dejetos de suínos (DS)

gerando subprodutos de valor agregado: o biogás e o biofertilizante. Baseado nisto,

este trabalho teve como objetivo geral avaliar o potencial de produção de biogás a

partir dos DS sob diferentes formas e temperaturas com o uso de biodigestores

experimentais (BE). Especificamente, foram investigados os parâmetros físico-

químicos e microbiológicos nestes modelos. Os BE foram divididos três tratamentos

triplicados: a) com separação da fração sólida (CSFS), b) sem separação da fração

sólida (SSFS) e c) somente fração sólida (SFS) e submetidos à temperatura

ambiente (TA) e a 30º C, durante 28 dias. O volume de substrato utilizado em cada

um foi dos BE foi de 1,63 ml. A produção média de biogás nos BE foi de 390,41 ml

(CSFS), 390,53 ml (SSFS) e 400,53 ml (SFS), em TA. Nos BE a 30 º C foi de 393,00

ml (CSFS), 393,00 ml (SSFS) e 390,67 ml (SFS). Os resultados mostraram que

ocorreram diferenças significativas na produção de biogás nos diferentes

tratamentos e temperaturas. A redução maior de sólidos totais ocorreu nos BE CSFS

a 30º C (53,22 %), de 10,73% de nitrogênio nos BE SSFS (TA), de fósforo (27,50%)

nos BE CSFS a TA, de DQO nos BE SSFS (63,55%-TA), de coliformes totais

(98,6%) e de coliformes termotolerantes (99,4%) nos BE a 30ºC, em média.

Palavras-chave: Suinocultura. Biodigestor. Temperatura. Gás metano. Coliformes.

ABSTRACT

The anaerobic digestion is considered an alternative for treating effluents as swine

manure (SM), generating value-added byproducts: biogas and bio-fertilizer. Based on

this, the present study has as general objective to evaluate the biogas potential from

the SM in different forms and temperatures with the use of experimental digesters

(ED). Specifically it was also investigated the physical, chemical and microbiological

parameters in these models. The ED were made in three treatments, triplicated: a)

with separation of the solid fraction (WSSF), b) without separation of the solid fraction

(WSTSF) and c) only solid fraction (OSF) and submitted to room temperature (RT)

and 30 ° C during 28 days. The volume of substrate was used in each of the ED was

1.63 ml. The average biogas production on ED was WSSF: 390.41 mL; WSTSF:

390.53 mL; OSF: 400.53 mL at ambient temperature. ED in the 30 ºC: WSSF: 393.00

mL; WSTSF: 393.00 mL and 390.67 mL OSF. The results show that significative

differences occurs in the biogas production under different treatments and

temperatures. The greater reduction of total solids occurred on ED WSSF at 30º C

(53.22 %), 10.73% of total nitrogen on ED WSTSF (RT), phosphorus (27.50%) on

ED WSSF at RT, BOD on ED WSTSF (63.55%-RT), total coliforms (98.6%) and

thermotolerant coliforms (99.4%) on ED at 30ºC, on average values.

Keywords: Swine farm. Digester. Temperature. Methane gas. Coliforms

LISTA DE ILUSTRAÇÕES

Figura 1- Etapas do processo de biodigestão anaeróbia .......................................... 16

Figura 2- Representação esquemática do experimento. ........................................... 19

Figura 3- Biodigestor experimental utilizado no trabalho. .......................................... 20

LISTA DE TABELAS

Tabela 1- Produção média acumulada de biogás em mL nos seis tratamentos com

biodigestores experimentais submetidos a diferentes temperaturas expressas em

graus Celsius durante 28 dias. .................................................................................. 23

Tabela 2- Resultados médios de pH expressos numericamente nos seis tratamentos

com biodigestores experimentais submetidos a temperatura ambiente e a 30 ºC. ... 24

Tabela 3- Valores médios de sólidos totais (ST) expressos em porcentagem nos seis

tratamentos com biodigestores experimentais submetidos à temperatura ambiente e

a 30° C nos dias zero e 28°. ...................................................................................... 26

Tabela 4- Resultados médios de nitrogênio (N), fósforo (P) expressos em mg/L nos

seis tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais submetidos a temperatura

ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°. ................................................................... 27

Tabela 5- Resultados médios de Demanda Química de Oxigênio (DQO) expressas

em mg/L nos quatro tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais submetidos

a temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°. ............................................ 29

Tabela 6 - Resultados médios de Coliformes Totais (CT) e Coliformes Fecais (CF)

expressos em UFC1/mL nos seis tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais

submetidos a temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°.......................... 30

LISTAS DE SIGLAS

BE- Biodigestores experimentais

CF- Coliformes fecais

CONAMA- Conselho Nacional do Meio Ambiente

CSFS- Com separação da fração sólida

CT- Coliformes totais

DQO- Demanda química de oxigênio

DS- Dejetos de suínos

N- Nitrogênio

P- Fósforo

pH- potencial hidrogeniônico

SFS- Somente fração sólida

SSFS- Sem separação da fração sólida

ST- Sólidos Totais

TA- Temperatura ambiente

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO ................................................................................................... 12

2 REFERENCIAL TEÓRICO ................................................................................. 14

3 MATERIAIS E MÉTODOS .................................................................................. 19

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO ......................................................................... 23

5 CONSIDERAÇÕES FINAIS ............................................................................... 32

REFERÊNCIAS ......................................................................................................... 33

12

1 INTRODUÇÃO

A suinocultura é uma importante atividade no agronegócio brasileiro

(VIANCELLI, 2013). No mercado de carnes, ela é responsável pela geração de

empregos, funcionando como um fator de estabilização de renda de milhares de

famílias, principalmente da região Sul (FERNANDES, et. al., 2014; SUZUKI, 2014).

O consumo mundial de carne suína está em expansão, o que leva a um

aumento na demanda de produção deste tipo de proteína (CARVALHO, et. al.,

2015). Como consequência deste processo, a suinocultura incorporou inovações

tecnológicas em seus sistemas de produção que permitiram a criação de rebanhos

na forma intensiva em áreas cada vez menores (URBINATI, et. al., 2013).

Entretanto, este cenário levou a um aumento na geração de dejetos de suínos (DS)

que possuem importante potencial poluidor, podendo causar desequilíbrios

ambientais e sanitários se manejados de forma inadequada (DUDA, OLIVEIRA,

2011; MENG, et. al., 2013).

Uma das alternativas para o tratamento adequado dos DS nas primeiras

etapas é a biodigestão anaeróbia (SANTOS, OLIVEIRA, 2011; HALMEMAN, 2014).

Ela é um processo de decomposição da matéria orgânica por diferentes grupos de

micro-organismos na ausência de oxigênio e que resulta em dois subprodutos

principais: o biogás e o biofertilizante (SILVA, et. al., 2013; OLIVEIRA, et al. 2014;

SUÁREZ, et al, 2014; KLEINSTEUBER, 2014). O primeiro pode ser utilizado como

biocombustível na geração de energia elétrica e/ou térmica e o segundo na

adubação orgânica do solo, gerando, assim, produtos de valor agregado

(GALBIATTI, et al., 2010; RODRIGUEZ-VERDE, 2014).

A quantidade de DS que são produzidos diariamente pela atividade suinícola

brasileira, constitui uma fonte de biomassa que pode ser utilizada de forma

sustentável na geração de energia renovável com importante contribuição para as

cadeias do agronegócio (XIE, et. al. 2011; KONRAD, 2014; LIMA, MIRANDA, 2014;

MÖNCH-TEGEDER, 2014).

O processo de digestão anaeróbia tem sido acompanhado e pesquisado ao

longo dos anos e culminou com o desenvolvimento de biodigestores (AQUINO, et.

al., 2014). Há vários modelos de biodigestores, entretanto os mais comuns são o

indiano, chinês e o canadense, no qual cada um deles possui uma peculiaridade,

13

porém com o mesmo objetivo: todos criam um ambiente com ausência de oxigênio

que torna possível o desenvolvimento de bactérias anaeróbias que irão decompor a

matéria orgânica e produzir biogás, e, além disto, estes sistemas possuem

estruturas para armazenar o gás (XAVIER, LUCAS JÚNIOR, 2010; SOUZA,

MIRANDA, 2012).

O tratamento de DS tendo como protagonista o uso de biodigestores, possui

importantes desdobramentos ambientais e sanitários (SUNADA, et al., 2012). Seu

uso contribui para a diminuição da poluição em rios, solos e lençóis freáticos

causados pela disposição inadequada de DS e ainda diminui a emissão de gases de

efeito estufa, majoritariamente o gás metano (GARFÍ, et. al., 2012, MANNING,

HADRICH, 2015). Ademais, reduz fontes de proliferação de vetores de doenças

(TIETZ, et al., 2013).

De acordo com este potencial de produção de bioenergia, biofertilizante,

mitigação de impactos ambientais e sanitários a partir do tratamento de DS por

biodigestão anaeróbia com o uso de biodigestores, torna-se importante a realização

de investigações que visem aprimorar esta tecnologia explorando as possibilidades

de maior produção de biogás, bem como os aspectos sanitários e ambientais.

Este trabalho teve como objetivo geral avaliar o potencial de produção de

biogás a partir do DS sob diferentes formas e temperaturas com o uso de

biodigestores experimentais. Especificamente foram também investigados os

parâmetros físico-químicos e microbiológicos destes modelos.

14

2 REFERENCIAL TEÓRICO

Os DS (fezes, urina, restos de ração e água) eliminados pelas granjas

apresentam potencial poluidor devido, principalmente, à alta carga de matéria

orgânica e a grande quantidade que é gerada por matriz instalada (BALOTA, et al.,

2012). Silva, et. al. (2012) estabeleceram uma comparação entre a quantidade de

DS gerados com a quantidade gerada pelos seres humanos. Nesta relação, um

suíno defeca, em média, a quantidade equivalente a dejetos de cinco pessoas;

assim, em um confinamento de 1.000 animais, há geração de DS equivalentes ao de

uma cidade pequena de 5.000 habitantes (SILVA, et. al., 2012).

Os DS podem apresentar diferentes formas de poluição no meio ambiente.

Eles são utilizados na maioria das vezes na adubação de lavouras, devido ao alto

teor de matéria orgânica. Porém esta ação muitas vezes é realizada de forma

inadequada, sem o devido tratamento desta matéria orgânica (MOTTERAN, et al.,

2013). Há risco de poluição ambiental em regiões de produção intensiva devido,

principalmente, à infiltração do nitrogênio no solo e ao escorrimento superficial do

fósforo, e muitas vezes, há o lançamento direto do DS nos corpos receptores

(KUNZ, et. al., 2010; MEDEIROS, et. al. 2011). Este procedimento poderá levar a

mortandade de peixes e comprometimento do recurso hídrico por meio da

eutrofização devido às altas concentrações de matéria orgânica e de nitrato, além de

outros componentes presentes (NETO, OLIVEIRA, 2009; PEREIRA, et. al., 2011).

Além de contaminar os recursos hídricos, a disposição inadequada dos DS é

responsável pela poluição e comprometimento do solo. Os principais componentes

dos DS que são responsáveis por este impacto são o nitrogênio, o fósforo e alguns

microminerais, como o zinco e o cobre (SARDÁ, et al, 2010). A principal explicação

para este fato é a aplicação intensa de DS contendo grande quantidade de

nutrientes que resultam na saturação do solo, dificultando sua capacidade de

absorção e retenção, tornando-os assim menos férteis (NUNES, et al., 2011; KUNZ,

et. al., 2012).

Outro tipo de impacto que é causado pela disposição inadequada dos DS é

aquele que afeta o bem estar e a saúde humana, pois a decomposição não

controlada destes resíduos contribui para a proliferação de moscas, ratos e outros

vetores de doenças, e, além disto, durante o processo de degradação são

15

produzidos compostos voláteis que emitem odores desagradáveis e outros

elementos que contribuem para o aquecimento global, pela geração dos gases do

efeito estufa (ORTIZ, et. al., 2014).

Desta forma, visando tornar a suinocultura mais sustentável, principalmente

devido à sua tendência de crescimento, cada vez maior (IPPERSIEL, 2012),

percebeu-se a necessidade do emprego de tecnologias, como os biodigestores que

tratassem os DS gerados por esta atividade de forma adequada.

Os biodigestores são equipamentos cujo objetivo principal é a criação de um

ambiente com condições propícias (ausência de oxigênio) para o desenvolvimento

de bactérias anaeróbias que irão decompor e tratar a matéria orgânica que se

encontra em seu interior, transformando-a em dois subprodutos principais: o biogás

e o biofertilizante (DUARTE NETO, et. al., 2010).

Existe uma série de modelos de biodigestores, cada um com peculiaridades,

porém os mais difundidos são o chinês, o indiano e o canadense (FERREIRA,

2011). Estes modelos são classificados ainda em dois tipos, de acordo com o

fornecimento de biomassa: os contínuos (alimentação contínua) e os de batelada

(fornecimento de biomassa apenas no início do processo de biodigestão com o

esvaziamento no final do processo) (KHALID, et. al., 2011).

Os micro-organismos que atuam na biodigestão anaeróbia são procarióticos

anaeróbios facultativos e obrigatórios, e pertencem ao grupo de bactérias

hidrolíticas-fermentativas, acetogênicas produtoras de hidrogênio e arqueas

metanogênicas (CHIODO, et. al, 2012; YU, 2014). Cada um destes grupos irá atuar

em uma fase específica no processo de biodigestão (Figura 1).

A hidrólise constitui a primeira fase do processo da biodigestão e

caracteriza-se pela atuação de bactérias fermentativas hidrolítcas. Esta fase

consiste na quebra de substâncias complexas em outras mais simples com baixo

peso molecular (SILVA, 2009). As proteínas são degradadas em (poli) peptídeos, os

carboidratos em açúcares solúveis (mono e dissacarídeos) e os lipídeos, em ácidos

graxos de cadeia longa (C15 a C17) e glicerol (REIS, 2012). Devido à presença de

material particulado complexo, esta fase poderá ser dificultada, limitando todo o

processo da biodigestão (SILVA, 2009; REIS, 2012).

16

Figura 1- Etapas do processo de biodigestão anaeróbia (MENDES, et. al. 2005).

A fase dois é chamada de acidogênese ou fermentação. Nesta etapa os

produtos resultantes da hidrólise são transformados por bactérias acidogênicas

fermentativas em substâncias mais simples, como os ácidos graxos voláteis, alcoóis,

ácido lático, gás carbônico, hidrogênio, amônia e sulfeto de hidrogênio (ZANETTE,

2009). No processo de acidogênese a maioria das bactérias são anaeróbias

obrigatórias, existindo também espécies facultativas, no qual a matéria orgânica é

metabolizada pela via oxidativa (SILVA, 2009). Podem nesta fase atuar duas

espécies de bactérias: Clostridium spp e Bacteroids spp (REIS, 2012).

A acetogênese é a terceira fase do processo da biodigestão anaeróbia, onde

ocorre a transformação dos produtos da acidogênese (alcoóis e ácidos graxos) pelas

bactérias acetogênicas em acetato, hidrogênio e dióxido de carbono (SILVA, 2009).

O acetato e o hidrogênio são utilizados diretamente pelos micro-organismos

responsáveis pela metanogênse, apresentando importância no processo (REIS,

2012).

A metanogênese é designada como a última etapa do processo de

biodigestão anaeróbia. Ela consiste na transformação do acetato, dióxido de

carbono e hidrogênio pelas bactérias arquéas metanogênicas em uma mistura de

metano e dióxido de carbono (SILVA, 2009; ZANETTE, 2009). Este sub processo

17

envolve dois grupos de micro-organismos metanógenos (ZANETTE, 2009; REIS,

2012). Os micro-organismos do primeiro grupo são chamados de acetoclásticos,

como Methanosarcina spp e Methanothrix spp que transformam acetato e dióxido de

carbono em metano (CH4) (ZANETTE, 2009; REIS, 2012). O segundo é composto

por micro-organismos hidrogenotróficos, como Methanobacterium spp,

Methanobrevibacter spp e Methanospirillum spp e utilizam o hidrogênio como doador

de elétrons e o gás carbônico como aceptor de elétrons para produzir o gás metano

(CH4) (ZANETTE, 2009; REIS, 2012).

A biodigestão anaeróbia apresenta-se como um sistema ecológico

interligado, pelo qual cada micro-organismo desempenha uma função que é

importante para o resultado final (FARIAS, et. al, 2012). Esta sinergia do processo

pode ser explicada pelo fato de que as bactérias metanogênicas dependem do

substrato fornecido pelas acetogênicas, que são dependentes das acidogênicas e

estas das hidrolíticas, estabelecendo-se um mecanismo de interações entre

diversificados grupos de bactérias (SILVA, 2009).

O biogás é um dos subprodutos do processo de biodigestão anaeróbia que

apresenta valor com potencial para ser utilizado como fonte de energia alternativa

(COLATTO, LANGER, 2011; BUDZIANOWSKI, 2012). Este gás é composto

basicamente de 60% a 75% de metano (CH4), 25% a 40% de gás carbônico (CO2) e

alguns outros elementos traços, como sulfeto de hidrogênio (H2S), gás amônia

(NH3), nitrogênio (N2), entre outros (LEITE, et. al., 2009; AVACI, et. al. 2013). É um

gás incolor e altamente combustível, com poder calorífico que pode variar de 5.000 a

7.000 Kcal por metro cúbico (CERVI, et al., 2010).

O volume de biogás que poderá ser produzido está ligado a diferentes

aspectos, como a qualidade do substrato envolvido e o grau de diluição (BARROS,

et al., 2009; RODRIGUES, et al., 2014). O poder calorífico da mistura do biogás está

relacionado à concentração de metano na mistura final, ou seja, quanto maior a

concentração de metano na mistura final, maiores serão as possibilidades de

utilização como fonte energética (SCHIAVON MAIA, 2014). E inversamente, quanto

maior a concentração de gás carbônico menos poder calorífico terá a mistura

(SOUZA, et al., 2010).

O biogás apresenta-se com grande potencial na geração de energia

renovável a ser utilizada tanto em áreas urbanas como rurais (CHENG, 2014; VEGA,

2014). Uma vez que este gás pode ser aproveitado no próprio local, em cozimento,

18

aquecimento, refrigeração, iluminação, incubadores, misturadores de ração,

geradores de energia elétrica, entre outros (MONTANARI, 2011; YANG, et. al.,

2014). Além do aproveitamento energético, a utilização do biogás apresenta

importância ambiental. Sua utilização contribui para redução das emissões de gás

metano na atmosfera, já que tem o potencial de aquecimento global vinte vezes

maior que o gás carbônico (RITTER, et al., 2013).

A utilização do biogás como fonte energética é apontada como uma solução

ambiental, sanitária e econômica (FERNANDES, et al., 2014; ROSSETTO, et al.,

2014). Isto se explica pelo fato de que o processo contribui para a diminuição da

poluição de solos, lençóis freáticos e outros corpos receptores, por fontes de matéria

orgânica como os DS e reduz a liberação de gases do efeito estufa (no caso o gás

metano), o que implica no aspecto sanitário pelo fato de eliminar fontes de

propagação de organismos patogênicos presentes nestes resíduos (LI, et. al., 2011;

POESCHL, et. al., 2012). Permite ainda um retorno financeiro para a propriedade

que adotará tal tecnologia, devido à possibilidade de gerar energia elétrica e de

venda de créditos de carbono que leva à obtenção de Certificados de Emissões

Reduzidas (AMARAL, et. al., 2014).

O biofertilizante é o subproduto gerado simultaneamente com o biogás no

processo de decomposição anaeróbia e que possui aplicabilidade na agricultura

(MONTORO, et. al., 2013). Ele é um efluente clarificado mais estabilizado química e

microbiologicamente, rico em húmus e quando aplicado no solo melhora sua

estrutura física, química e biológica (RATHER, MUKHTAR, 2014).

O biofertilizante apresenta em sua composição, além de matéria orgânica,

teor médio de 0,7% de nitrogênio, de 0,5% de fósforo e de 0,7 % de potássio

(BARBOSA, LANGER, 2011). Apresenta pH neutro que lhe confere propriedade

importante na utilização deste produto na agricultura (MISHRA, et. al., 2013).

Este subproduto contribui para o melhoramento da estrutura e textura dos

solos, aumento da porosidade e fluxo de oxigênio facilitando a respiração das raízes

das plantas. Auxilia no aumento da fixação de nitrogênio pelos micro-organismos,

diminui a perda de sais importantes para as plantas por meio da lixiviação, torna

mais facilitada a absorção de nutrientes pelas plantas. Ademais, diminui os riscos

potencias de contaminação por coliformes termotolerantes e outros patógenos

devido o fato dele ser um produto tratado pelo processo de digestão, entre outras

funções (GOMES, et. al., 2014).

19

3 MATERIAIS E MÉTODOS

O trabalho foi realizado na área experimental do Instituto Federal de

Educação, Ciência e Tecnologia de São Paulo, campus São Roque (IFSP- SRQ), no

período compreendido entre 07 de maio a 03 de junho de 2015, totalizando 28 dias.

Foram construídos 18 biodigestores experimentais (BE) tendo como biomassa no

seu interior o DS, e estes, foram adquiridos de uma granja de suínos tecnificada de

ciclo completo localizada no município de Ibiúna- SP.

Foram realizados seis tratamentos inteiramente casualizados do tipo fatorial

6X3X2, com três repetições cada um, sendo que três foram submetidos a

temperatura ambiente (TA) e os demais a 30 ° C, e estes foram mantidos em uma

estufa digital de cultivo bacteriano.

Os BE que permaneceram sob TA e a 30 ° C (faixa de temperatura

mesofílica) foram assim constituídos: a) com separação da fração sólida (CSFS), b)

sem separação da fração sólida (SSFS) e c) somente fração sólida (SFS) (Figura 2).

Para obter o DS CSFS, foi utilizada uma peneira de 6,35mm acoplada a uma caixa

de decantação, que refere-se a fração sólida grosseira e o DS que passou pela

peneira constituiu o CSFS.

.

Figura 2- Representação esquemática do experimento.

Cada BE foi planejado para criar um ambiente de biodigestão anaeróbia. Os

BE foram do tipo batelada (enchimento único de DS) e construídos com garrafas de

polietileno e volume máximo de dois litros. A estas garrafas foi inserido um cano de

60 mm de tamanho e 20 mm de diâmentro e um “caps” de policloreto de vinil, e na

20

sequência uma mangueira plástica flexível com 1,20 m de comprimento e 2 mm de

diâmetro, onde foi acoplada uma seringa plástica graduada com volume máximo de

60 mL (Figura 3).

Cada BE recebeu o volume de 1,630 L de DS nos seus diferentes tratamentos

e repetições.

Para a avaliação da produção de biogás nos diferentes BE, foi preenchido o

interior de toda a mangueira com água. O deslocamento da água e o seu acúmulo

ou não na seringa, indicava a produção de biogás em cada BE. Tal movimento

demonstrava o preenchimento de biogás com volume de 370 mL na garrafa, no

cano, no “caps” e parte da mangueira, e a água sendo acumulada nas seringas.

Figura 3- Biodigestor experimental utilizado no trabalho.

Diariamente foi mensurada a produção de biogás nos BE, desde o dia zero

até 28 ° dia. Para os BE que foram mantidos em TA, a mesma foi também aferida

com horário pré-determinado nos 28 dias que transcorreu o experimento.

Para a determinação do pH, Sólidos Totais (ST), nitrogênio, fósforo, Demanda

Química de Oxigênio (DQO), Coliformes Totais (CT) e Coliformes Termotolerantes

21

(CF) foi coletada uma amostra em cada BE no dia zero e 28 ° dia, com volume de

500 mL cada uma, transportadas e armazenadas sob refrigeração.

O pH foi investigado com a utilização do método da reação em cloreto de

cálcio (CaCl2 0,01 mol.L-1) (RAIJ, 2001).

Em relação às análises de ST, as amostras dos substratos e efluentes dos DS

foram acondicionadas em cadinhos de porcelana previamente tarados, pesados

para se obter o peso úmido do material e em seguida, levadas à estufa com

circulação forçada de ar, à temperatura entorno de 105 ºC por um período de 24

horas e posteriormente, resfriadas em dessecador e pesadas novamente em uma

balança analítica com precisão de 0,01 g, obtendo-se o peso seco (determinação de

ST). O teor de sólidos totais foi determinado segundo metodologia descrita por

APHA (2000).

O nitrogênio e o fósforo foram calculados a partir do método de semi-micro

Kjeldahl, que consistiu na transformação do nitrogênio amoniacal (NH4)2 SO4 em

amônia (NH3), a qual foi fixada pelo ácido bórico e posteriormente titulada com

H2SO4 até nova formação de (NH4)2 SO4 na presença de indicador ácido/base. A

digestão sulfúrica ocorreu em ácido sulfúrico com sais catalisadores (AOAC, 1990).

A DQO foi calculada da amostra de DS coletada a partir da medida do

oxigênio equivalente da porção de matéria orgânica numa amostra que foi suscetível

à oxidação por um forte oxidante químico. A matéria orgânica foi destruída pela

mistura sulfocrômica. O excesso de dicromato de potássio foi determinado por

titulação (SMEWW, 1992).

Para a pesquisa de CT e CF, as análises microbiológicas foram efetuadas

com o uso da técnica de Vanderzant, Splittstoesser (1992); e Silva et al. (2007). As

amostras foram diluídas a partir da diluição de 10-1, semeadas em 10 mL da amostra

em três tubos contendo 10 mL de caldo Lauryl concentração dupla com tubos

Durhan; 1,0 mL da amostra em três tubos de com 10 mL de caldo Lauryl

concentração simples e 0,1 mL em tubos com 10 mL de caldo Lauryl concentração

simples.

Os tubos foram Incubados a 35ºC± 1ºC durante 24 a 48 horas. Após este

período, tubos de Durhan que apresentaram gás no interior foram considerados

positivos e comparados com as combinações presentes na tabela de número mais

provável (NMP) para CT. Para a pesquisa e contagem de CF, com a utilização de

alça de inoculação foram retirados alíquotas dos tubos positivos e foram replicados

22

para um tubo contendo 10 mL de caldo EC com Durhan e incubados em estufa a

45º± 2ºC/24-48 horas. Após este período, a presença de CF foi confirmada pela

formação de gás no tubo de Durhan e comparada com a tabela de NMP para CF.

Para a comparação dos grupos (SSFS, CSFS e SFS) para cada temperatura

(TA e 30º C) foi utilizada a análise de variância não paramétrica pelo teste de

Kruskal-Wallis. Para a comparação dos momentos experimentais (dias 0 e 28) por

grupo foi utilizado o teste T de Student (ZAR, 1999). O nível de significância adotado

em todas as análises foi 0.05, e o pacote estatístico utilizado foi o BioEstat 5.03.

.

23

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO

Na Tabela 1 estão apresentados os resultados obtidos em relação a produção

média acumulada de biogás em mL nos BE dos três tratamentos submetidos a

diferentes temperaturas durante os 28 dias que transcorreu o experimento.

Tabela 1- Produção média acumulada de biogás em mL nos seis tratamentos com biodigestores experimentais submetidos a diferentes temperaturas expressas em graus Celsius durante 28 dias. Tratamento

Temperatura ambiente Temperatura a 30° C

CSFS

390,41 393,00

SSFS

390,53 389,75

SFS

400,53 390,67

CSFS-com separação da fração sólida; SSFS- sem separação da fração sólida; SFS- somente fração sólida.

A TA média, durante o período do experimento foi de 18,54°C, mínima de

13,36°C e máxima de 23,71° C, que indicou majoritariamente condições favoráveis

para o crescimento de micro-organismos psicrófilos (KASHYAP, et. al., 2003;

MASSÉ, et. al., 2008). Observou-se que nos BE SFS mantidos a esta condição de

temperatura, a produção média de biogás foi superior em 10 mL quando comparada

com os BE: CSFS e SSFS, que por sua vez obtiveram valores de produção

praticamente iguais quando comparados entre si.

Já nos BE submetidos à 30° C, nos quais foi estabelecida uma condição

ótima de crescimento de micro-organismos mesófilos, a média dos BE CSFS

apresentou um aumento de produção de biogás quando comparado com os BE dos

tratamentos SSFS e SFS, que praticamente tiveram o mesmo desempenho (Tabela

1). Entretanto foi detectada diferença estatística na produção média de biogás nos

BE SSFS e SFS (p= 0.007), CSFS e SFS (p=0,047) em TA. Para a associação do

BE: SFS-TA e BE SSFS a 30°C houve também diferença estatística (p= 0.007) e

entre SFS- TA e SFS a 30°C (p= 0.032). Orrico Júnior, et. al. (2009a) e Miranda, et.

al., (2012), também trabalhando com biodigestão anaeróbica, tendo o DS como

substrato, obtiveram produção de biogás com valores médios superiores. Entretanto

há de ser considerado que na presente investigação não foi realizada a

24

bioestabilização microbiana prévia com o estabelecimento do lodo ativado ou outros

tipos de pré-tratamentos, como o pesquisado por Zhang, et. al., (2010) e

Athanasoulia, et. al., (2012), que possibilitaram uma melhora na qualidade da

biomassa, levando à otimização do processo e maior atividade microbiana,

culminando no aumento da produção média de biogás. Acredita-se que em futuros

trabalhos, mantendo as três formas de biomassa originária do DS (CSFS, SSFS e

SFS) com o estabelecimento prévio de uma microbiota anaeróbia ativa, maior tempo

de avaliação e realização de agitação do substrato, possa apresentar maior

produção de biogás. Estas alternativas podem exercer influências sobre a dinâmica

geral do processo de degradação da matéria orgânica por vias anaeróbias

(MOTTET, et. al., 2010).

Na Tabela 2, estão apresentados os resultados obtidos em relação ao pH nos

seis tratamentos com BE submetidos a TA e a 30 ºC.

Tabela 2- Resultados médios de pH expressos numericamente nos seis tratamentos com biodigestores experimentais submetidos a temperatura ambiente e a 30 ºC. Tratamento Temperatura ambiente Temperatura a 30 ºC

Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28

CSFS 8,04 7,26 8,04 7,44

SSFS 7,12 5,81 7,12 6,86

SFS 7,26 5,34 7,26 5,45


Em relação ao pH, observou que nos BE mantidos a TA, no dia zero, os

valores oscilaram entre a neutralidade (SSFS, SFS) e a alcalinidade (CSFS) com o

predomínio de micro-organismos com crescimento ótimo nestas faixas de pH

(Tabela 2). Já no 28° dia, houve uma mudança de valores, com a prevalência de pH

ácido nos BE SSFS e SFS e neutralidade nos BE CSFS (tabela 2). Tais resultados

mostraram a influência do DS nas suas diferentes formas na dinâmica da microbiota,

inicialmente com a afinidade para valores de pH entre a neutralidade e alcalinidade,

e ao final, micro-organismos predominantemente acidólifos. Vale ressaltar que estes

valores médios de pH estão dentro das faixas de variações de mínimo e máximo

para o crescimento da maior parte de micro-organismos anaeróbios, que é entre 4,0

e 9,0 (PEREIRA, 2009). Evidencia-se, desta forma, que a alcalinidade ou a acidez é

25

devida à interação entre este e a comunidade de micro-organismos e o substrato

(HORIUCHI, et. al, 2002).

Nos BE submetidos a 30° C, a exemplo do que ocorreu nos BE mantidos a

TA, apresentaram no dia zero, praticamente os mesmos resultados, com valores de

neutralidade nos BE SSFS e SFS e alcalinidade nos BE CSFS (Tabela 2).

Entretanto, no 28° dia, somente no BE: SFS, houve mudança do pH para a acidez,

os demais SSFS e CSFS, tenderam a neutralidade. Estes resultados indicaram que

a temperatura exerceu influência nestes parâmetros, e, portanto, na microbiota

estabelecida, predominantemente com crescimento ótimo em pH na faixa da

neutralidade. A diminuição do pH tanto nos BE submetidos a TA quanto a de 30 ºC

pode ser explicada devido a formação de compostos ácidos, como os ácidos graxos

voláteis (AQUINO, CHERNICHARO, 2005).

A análise estatística para o parâmetro pH entre os diferentes BE, dia zero e

28°, TA e a 30 ºC, mostrou que houve diferença para os tratamentos: SSFS (TA –

Dia 0) e CSFS (TA – Dia 0), p=(0.007); SSFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), (p=

0.007); SSFS (TA – Dia 28 ) e CSFS (30o – Dia 28), (p=0.039); CSFS (TA – Dia 0) e

SSFS (30o – Dia 0),( p= 0.007); CSFS (TA – Dia 28) e SFS (TA – Dia 28), ( p=0.007),

CSFS (TA – Dia 28) e SFS (30o – Dia 28), (p= 0.032); SFS (TA – Dia 28) e SSFS

(30o – Dia 28), (p=0.047); SFS (TA – Dia 28) e CSFS (30o – Dia 28), (p= 0.001);

SSFS (30o – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), ( p=0.007); CSFS (30o – Dia 28) e SFS

(30o – Dia 28) (p=0.005).

Os valores médios de ST nos seis tratamentos com biodigestores

experimentais submetidos à TA e a 30° C nos dias zero e 28° estão representados

na Tabela 3.

Observou-se que ocorreu a maior redução (43,54%) de ST nos BE CSFS,

mantido a TA, comparando o dia zero com o 28°. Nos BE SSFS, houve pouco

consumo de matéria orgânica, redução de 17,21%. Já no BE com SFS, houve

aumento de ST, tal fato pode ser explicado pela perda de umidade durante o período

que transcorreu o experimento.

26

Tabela 3- Valores médios de sólidos totais (ST) expressos em porcentagem nos seis tratamentos com biodigestores experimentais submetidos à temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°. Tratamento Temperatura ambiente Temperatura a 30 ºC


CSFS 0,62 0,35 0,62 0,29

SSFS 1,51 1,25 1,51 1,41

SFS 15,92 18,66 15,92 15,81


Os resultados de ST nos BE mantidos a 30 ºC tiveram comportamentos

similares aos dos BE submetidos à TA, com redução de 53,22% de ST no BE

CSFS. Nos BE com SSFS, houve redução de 6,62%, menor consumo quando

comparado com os BE: SSFS mantidos a TA. Já no BE SFS, praticamente os

valores no dia zero e 28° foram iguais, com redução inferior com os demais (tabela

3).

Estes resultados indicaram que a temperatura não exerceu influência nos

valores de ST. Entretanto, ambos os tratamentos CSFS apresentaram reduções

significativas na porcentagem de ST, com resultados superiores aos que Vivan, et.

al. (2010) obtiveram com o tratamento de DS combinando reatores anaeróbios com

lagoas de estabilização. Os BE SSFS não obtiveram reduções significativas em

ambas às temperaturas, porém isto pode ser explicado pelo fato de o efluente sem

separação possui uma carga de sólidos maior se comparado o efluente CSFS,

levando mais tempo para a degradação desta fração de matéria orgânica.

Demostrando, assim, que um maior tempo de retenção hidráulica ou a realização de

processo de separação da fração sólida, podem otimizar o processo de

decomposição (ORRICO JÚNIOR, et. al., 2009b).

Em relação a análise estatística para o parâmetro sólidos totais entre os

diferentes BE, dia zero e 28°, TA e a 30 ºC, houve diferença para os tratamentos:

CSFS (TA – Dia 0) e SFS (TA – Dia 0), (p=0.009); CSFS (TA – Dia 0) e SFS (30o –

Dia 0), (p=0.009); CSFS (TA – Dia 28) e SFS (TA – Dia 28), (p=0.008); CSFS (TA –

Dia 28) e SFS (30o – Dia 28), (p=0.024); SFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0),

(p=0.009); SFS (TA – Dia 28) e CSFS (30o – Dia 28), (p=0.001); CSFS (30o – Dia 0)

e SFS (30o – Dia 0), (p= 0.009); CSFS (30o – Dia 28) e SFS (30o – Dia 28) e

(p=0.004).

27

Na tabela 4 estão apresentados os resultados médios de nitrogênio e fósforo

nos seis tratamentos com BE submetidos à TA e a 30° C nos dias zero e 28°.

Tabela 4- Resultados médios de nitrogênio (N), fósforo (P) expressos em mg/L nos seis tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais submetidos a temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°. Temperatura ambiente Temperatura a 30 ºC

Trat N P N P Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28

CSFS

716,80 692,53 6978,15 5058,51 716,80 703,73 6978,15 6499,81

SSFS 1495,20

1334,67 6364,22 7050,97 1495,20 1512,00 6364,22 7008,29

SFS 1580,78 209,24 29886,76 15736,54 1580,78 220,41 29886,76 16445,40

CSFS-com separação da fração sólida; SSFS- sem separação da fração sólida; SFS- Somente fração sólida.

Os resultados médios de nitrogênio nos BE submetidos à TA para o

tratamento CSFS, quando comparados com os SSFS e SFS foram inferiores em

52,05% e 54,65%, respectivamente, no dia zero (Tabela 4). Tal fato pode ser

explicado devido à menor concentração de matéria orgânica. Este resultado assume

importância no tratamento do DS nas suas fases iniciais com a retenção de matéria

orgânica grosseira e por consequência, nitrogênio nas peneiras estáticas e o seu

posterior tratamento em outros sistemas, por exemplo, em lagoas aeróbias, como o

investigado por Araújo, et. al. (2012). Já no 28 ° dia, a redução de nitrogênio nos BE

CSFS e SSFS foram pequenas: 3,38% e 10,73%, respectivamente, indicando que a

biodigestão anaeróbia, foi pouco eficiente na remoção de nitrogênio. Entretanto nos

BE SFS a redução deste elemento foi de 86,76%. Ramires e Oliveira (2014)

utilizando um reator UASB no tratamento de águas residuárias obtiveram redução

total de 39% a 69% de nitrogênio.

Em relação ao fósforo, os valores no dia zero nos BE CSFS e SSFS foram

semelhantes, indicando que as diferentes formas de separação que os DS foram

submetidos foram incapazes de reduzir este elemento químico. Porém, os BE

submetidos ao tratamento SFS apresentaram valores elevados de fósforo quando

comparados com os outros tratamentos: de 76,65% e de 78,71% superiores aos

tratamentos CSFS e SSFS, respectivamente. No 28° dia, houve redução de 47,35%

28

nos BE SFS e de 27,50% nos BE CSFS, entretanto, nos BE SSFS houve aumento

do fósforo em 9,73%. Campos, et. al., (2006) em um experimento laboratorial com

reatores anaeróbios alimentados com DS obtiveram também variações nas

concentrações médias de fósforo, no início e no final do experimento, considerando

o afluente e o efluente.

Os resultados de nitrogênio nos BE mantidos a 30 ºC tiveram reduções

menores quando comparados com os BE submetidos à TA, 86,06% BE SFS, 1,82%

BE CSFS e aumento de 1,11% no BE SSFS, devido provavelmente à formação de

compostos nitrogenados pelos micro-organismos, como nitrato e amônia e a à

aderência deste elemento no citoplasma das células das bactérias que estão

presentes no lodo formado (SOUZA, 2012). Browne, et. al. (2015) em uma

investigação com biodigestão anaeróbia utilizando dejetos de bovinos obtiveram

aumento na concentração de nitrogênio amoniacal.

Para o resultado fósforo, a remoção no 28° dia, nos BE SFS foi de 44,97% e

nos BE CSFS foi de 6,85%, valores inferiores quando comparados com os

resultados obtidos nestes mesmos tratamentos submetidos a TA, evidenciando que

a temperatura de 30 ºC influenciou negativamente para remover este elemento. Já

para os BE: SSFS, a exemplo do que ocorreu nos BE a TA, houve aumento de

9,19%.

Na análise estatística para o parâmetro nitrogênio entre os diferentes BE, dia

zero e 28°, à TA e a 30 ºC, houve diferença para os tratamentos: SSFS (TA – Dia 0)

e CSFS (TA – Dia 0) ,(p=0.042); SSFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), (p=0.042);

SSFS (TA – Dia 28) e CSFS (TA – Dia 28),(p=0.048); CSFS (TA – Dia 0) e SSFS

(30o – Dia 0), (p=0.042); CSFS (TA – Dia 28) e SSFS (30o – Dia 28), (p= 0.011);

SSFS (30o – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), ( p=0.042); SSFS (30o – Dia 28) e CSFS

(30o – Dia 28) e (p=0.036).

Já para a análise estatística relacionada ao parâmetro fósforo entre os

diferentes BE, dia zero e 28°, TA e a 30 ºC, houve diferença para os tratamentos:

SSFS (TA – Dia 0) e CSFS (TA – Dia 0), (p=0.042); SSFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o

– Dia 0), (p=0.042); CSFS (TA – Dia 0) e SSFS (30o – Dia 0), (p=0.042); SSFS (30o –

Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0) e (p=0.042).

Na Tabela 5 estão apresentados os resultados médios de DQO nos quatro

tratamentos com BE submetidos à TA e a 30° C nos dias zero e 28º.

29

Observou-se que os BE CSFS, mantidos à TA e a 30° C, a DQO foi

significativamente menor no dia zero, quando comparada com o BE SSFS, (Tabela

5). Tal resultado reforça a importância de separar a fração sólida grosseira, já

relatado anteriormente, e aumentar a eficiência de redução da DQO na fase de

biodigestão anaeróbia, que foi de 23,64% no BE CSFS e 63,55% no BE SSFS,

respectivamente no 28° dia. Apesar de a remoção ter sido maior no BE SSFS, o

resultado final numérico no BE CSFS foi significativamente mais favorável. Duda e

Oliveira (2009a) com tratamento de água residuária de DS em reatores em batelada

obtiveram redução de DQO de 52% a 86%. Rodrigues, et. al., (2010), em um

trabalho com tratamento de águas residuárias de suinocultura utilizando um sistema

de decantador e um reator UASB, obtiveram remoção total de 93% de DQO, em 282

dias de experimento. Entretanto, há de se considerar que os períodos de

monitoramento destas duas investigações foram superiores e, além disso, possuíam

outros sistemas combinados com os reatores, o que mostra a perspectiva de que

quanto maior o tempo de retenção hidráulica e a combinação com outros sistemas,

poderá levar a maior eficiência no tratamento do efluente.

Tabela 5- Resultados médios de Demanda Química de Oxigênio (DQO) expressas em mg/L nos quatro tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais submetidos a temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°. Trat Temperatura ambiente

Temperatura a 30° C

DQO DQO


CSFS

5.675,00 4.333,33 5.675,00 3.200,00

SSFS

38.187,50 13.916,67 38.187,50 18.733,33

CSFS-com separação da fração sólida; SSFS- sem separação da fração sólida.

Nos BE submetidos a 30° C, a redução da DQO foi de 43,61% no BE:

CSFS, resultado melhor no que foi detectado no BE: CSFS mantido à TA, indicando

especificamente, que para este parâmetro, a temperatura pode ter exercido ação

redutora da DQO. Já para o BE SSFS, a redução da DQO foi de 50,94%, resultado

inferior, quando comparado com o BE SSFS à TA. É relevante observar que esta

redução da DQO pelo processo de biodigestão anaeróbica está ligada à formação

de biogás, uma vez que este se forma a partir da remoção de elétrons equivalentes

que são os componentes causadores da DQO (AQUINO, et. al., 2007).

30

Em relação a análise estatística para o parâmetro DQO entre os diferentes

BE, dia zero e 28°, TA e a 30 ºC, houve diferença para os tratamentos: SSFS (TA –

Dia 0) e CSFS (TA – Dia 0), (p= 0.042); SSFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), (p=

0.042); CSFS (TA – Dia 0) e SSFS (30o – Dia 0), (p= 0.042); CSFS (TA – Dia 28) e

SSFS (30o – Dia 28), ( p=0.017); SSFS (30o – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), p=0.042);

SSFS (30o – Dia 28) e CSFS (30o – Dia 28) e p=0.007).

Na Tabela 6, estão apresentados os resultados obtidos em relação às

análises de CT e CF nos seis BE mantidos à TA e a 30° C nos dias zero e 28°.

Tabela 6 - Resultados médios de Coliformes Totais (CT) e Coliformes Fecais (CF) expressos em UFC1/mL nos seis tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais submetidos a temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°.

Trat Temperatura ambiente

Temperatura a 30° C

CT CF CT CF Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28

CSFS

240 12,66 240 2,76 240 3,60 240 0,98

SSFS

240 2,16 240 1,64 240 3,50 240 1,83

SFS

240 2,46 240 1,36 240 3,13 240 1,86

1-Unidades Formadoras de Colônias, CSFS-com separação da fração sólida; SSFS- sem separação da fração sólida; SFS- somente fração sólida.

Nos seis BE submetidos às duas temperaturas, os valores de CT e CF, no dia

zero foram elevados e iguais (240 UFC/mL). Entretanto, no 28° dia, a biodigestão

anaeróbia mostrou-se eficiente na redução de CT e CF (Tabela 6), com diferença

estatística significante, (p< 0.001) quando comparados o dia zero e o 28° em todos

os BE. Nos BE mantidos à TA a remoção média de CT e CF foi de 97,6% e 99,2%

respectivamente, com o melhor resultado para CT no tratamento SSFS e para CF

nos BE com SFS (Tabela 6). Nos BE submetidos a 30° C, a remoção média de CT e

CF foi de 98,6% e 99,4% respectivamente, com o melhor resultado para CT no BE

no tratamento SFS e para CF nos BE CSFS (tabela 6). Duda e Oliveira (2009b) em

uma pesquisa com reatores em batelada abastecidos com DS obtiveram valores de

redução de 98,88% de CT e de 96,87% de CF, resultados parecidos com os

encontrados na presente investigação.

31

Esta elevada capacidade de reduzir os CF e CT presentes no DS por

biodigestão anaeróbia, em ampla variação de temperatura, assume importância

ambiental e sanitária, e elege tal método como protagonista no tratamento

satisfatório do DS, e abre a possibilidade da produção de subprodutos de valor

agregado e com a capacidade de mitigar impactos no meio ambiente e na saúde

pública (ORRICO JUNIOR, et. al., 2012). Os valores de redução de CT e CF

encontrados nesta pesquisa atendem aos requisitos estabelecidos pela Resolução

nº 357 de 2005 do CONAMA (alterada pela nº 430 de 2011), o que garante as

possibilidades de utilização do subproduto (biofertilizante) em adubação de solo, por

exemplo, sem causar impactos sanitários negativos.

Em relação à análise estatística para o parâmetro CT entre os diferentes BE,

dia zero e 28°, à TA e a 30 ºC, não houve diferença para os tratamentos. Para os CF

houve diferença para o tratamento CSFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 28),

(p=0.05).

32

5 CONSIDERAÇÕES FINAIS

Nas condições em que foi efetuado o trabalho pode-se concluir que:

As diferentes formas e temperaturas na qual foi submetido o dejeto suíno à

biodigestão anaeróbia influenciou de forma significativa a produção de biogás nos

biodigestores experimentais.

Com relação aos parâmetros pH, sólidos totais, nitrogênio e fósforo do dejeto

suíno, foram fortemente influenciados em seus valores quando mantidos a

tratamentos em diferentes formas e temperaturas.

A biodigestão anaeróbia foi capaz de diminuir de forma significativa coliformes

totais, termotolerantes e a DQO, mostrando assim a importância sanitária e

ambiental deste processo e o posterior uso do efluente de forma segura sob o ponto

de vista de saúde pública e de meio ambiente.

Em pesquisas futuras, semelhantes a esta, sugere-se que sejam realizados

processos como o estabelecimento de lodo ativado e agitação do substrato visando

facilitar a degradação desta matéria orgânica e a otimização da produção de biogás.

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REFERÊNCIAS

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Adriano Adelson Costa

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